替代模板印跡-高效液相色譜測定空氣PM2.5中的羰基化合物

方思煬, 陳詩麗, 何嘉鏵, 王 浩, 沈麗思, 劉洋洋, 孫 慧,3*, 賴家平

(1. 廣州大學環境科學與工程學院, 廣東 廣州 510006; 2. 華南師范大學化學與環境學院, 廣東 廣州 510006; 3. 廣東省放射性核素污染控制以及資源化重點實驗室, 廣東 廣州 510006)

大氣中的羰基化合物(carbonyls, Cs)主要來自植物/人為排放、燃料的不完全燃燒以及揮發性有機物(VOCs)在大氣中的二次反應。20世紀60年代,美國洛杉磯煙霧事件的發生,使得作為光化學煙霧重要組分的Cs物質得到了人們極大的關注[1-4]。近年來,我國汽車數量急劇增加,截至2017年,我國汽車保有量已達3.1億輛,大量的Cs排放已經成為不容忽視的環境問題。Cs不僅是光化學煙霧的主要成分之一,更是自由基、臭氧(O3)、過氧羧酸硝酸酐(PAN)等的重要來源。大部分Cs具有毒性和刺激性,對眼睛、呼吸道黏膜等具有強烈的刺激作用[5]。目前國際上對于Cs的通用測定方法多為衍生法,利用2,4-二硝基苯肼(2,4-dinitrophenylhydrazine, 2,4-DNPH)與Cs中的羰基反應得到穩定的Cs-DNPH腙類化合物,再經過液-液萃取分離并濃縮后,用于高效液相色譜(HPLC)分析[6,7]。但是常用的液-液萃取方式需要加入大量有機溶劑,分析成本高,而且會造成二次污染。另外,在衍生過程中,為了得到較高的Cs衍生效率,往往需要加入過量衍生劑;而傳統液-液萃取方式并不具備選擇性,在處理過程中會將Cs-DNPH腙類物質與未反應的2,4-DNPH共同萃取到有機相中。未反應的2,4-DNPH不僅在濃縮階段容易產生沉淀,使Cs-DNPH腙類物質被共沉淀出來,從而大大限制了濃縮效率,降低分析靈敏度;并且，在色譜分析過程中，當2,4-DNPH濃度很高時，其過大的峰面積易與相鄰色譜峰重疊，影響Cs的準確測定。

本實驗擬采用固相萃取(SPE)和分子印跡技術相結合的方式,替代傳統的液液萃取方法,以清除樣品中過量2,4-DNPH,提高測定靈敏度,實現大氣中Cs的快速測定。SPE是一種方便快速的樣品預處理方式,然而SPE柱常用的填料C18、C8、石墨化炭黑等盡管吸附性能良好,但對目標物質基本不具備選擇性,不利于目標物質的分離提取。將SPE和分子印跡技術相結合可以較好地解決這個問題[8-10]。

分子印跡技術是根據目標分子的形狀、尺寸以及官能團來定制特異性載體的技術。在模板分子存在的情況下,由功能單體和交聯劑共聚反應可得分子印跡聚合物(molecularly imprinted polymers, MIPs)。在MIPs的制備中,模板分子的選擇很重要?？紤]到2,4-DNPH具有很高的反應活性,在自由基作用下,2,4-DNPH可能與反應中間體的羰基發生鍵合作用,從而被鍵合到聚合物的骨架上,難以洗脫下來,阻礙印跡位點的生成;并且,在MIPs的使用過程中,被鍵合到骨架上的2,4-DNPH會逐漸滲漏,影響實驗結果。因此,本實驗擬以2,4-DNPH的結構類似物2,4-二硝基苯胺(2,4-dinitroaniline, 2,4-DNAN)為替代模板分子來制備分子印跡固相萃取(molecularly imprinted solid phase extraction, MISPE)柱。本實驗優化了MIPs制備方法、交聯劑種類、洗脫劑種類等,并通過選擇性實驗探討了MISPE的特異選擇性。本技術成功地應用于廣州市大學城校園空氣質量的檢測和分析。在大氣羰基污染物的檢測過程中,實現了2,4-DNPH背景干擾的消除,并能夠大幅度濃縮樣品溶液,提高羰基化合物Cs的富集效率和監測靈敏度。

1 實驗部分

1.1 儀器、試劑與材料

1200型高效液相色譜(Agilent公司,美國); 754紫外可見分光光度計(上海菁華科技儀器有限公司); SK3200HP型超聲波清洗器(上?？茖С晝x器有限公司);隔膜真空泵(天津市騰達過濾器件廠); PM2.5切割器、KC-6120型大氣綜合采樣器(青島嶗山電子儀器總廠有限公司); ZHWY-100B振蕩器(廣州科橋實驗技術設備有限公司); DGG-9053AD型電熱恒溫鼓風干燥箱(上海森信實驗儀器有限公司); HH-1數顯恒溫水浴鍋(金壇市杰瑞爾電器有限公司); BS224S型電子天平(北京賽多利斯儀器系統有限公司); R-210/R215旋轉蒸發儀(BUCHI實驗室設備貿易(上海)有限公司); TDL-60C低速臺式離心機(上海予騰生物科技有限公司); WP-UP-WF-30微量分析型超純水機(四川沃特爾水處理設備有限公司)。

2,4-二硝基苯肼(BDH公司,英國); 2,4-二硝基苯胺(Aldrich公司,美國);甲基丙烯酸(methacrylic acid, MAA)、乙腈、偶氮二異丁腈(2,2′-azobis(2-methylpropionitrile), AIBN)(上海諾合化工科技有限公司);二乙烯基苯(divinylbenzene, DVB)、乙二醇二甲基丙烯酸酯(ethyleneglycol dimethacrylate, EDMA)(上海阿拉丁生化科技股份有限公司);色譜純乙腈(天津致遠化學試劑有限公司);無水乙醇、甲醇、磷酸、甲苯(天津市科密歐化學試劑有限公司);以上試劑除了特殊說明,其他均為分析純。

以下試劑為實驗室合成:甲醛-DNPH,乙醛-DNPH,丙酮-DNPH,丙烯醛-DNPH,丙醛-DNPH,甲基乙基酮-DNPH,丁烯醛-DNPH,丁醛-DNPH,異戊醛-DNPH,戊醛-DNPH,苯甲醛-DNPH,己醛-DNPH,鄰甲基苯甲醛-DNPH,對甲基苯甲醛-DNPH, 2,5-二甲基苯甲醛-DNPH。

實驗室用水均為超純水。

1.2 SPE柱的制備及性能考察

1.2.1MIPs的制備

沉降聚合法:在50 mL圓底燒瓶中加入91.7 mg模板分子2,4-DNAN、171 mg功能單體MAA及30 mL乙腈,超聲5 min使其充分混勻;加入1.43 mL交聯劑EDMA(或DVB)和30 mg引發劑AIBN,適當搖勻后超聲至充分混勻,再通入氮氣10 min,以形成氮氣充盈的穩定環境。通氣完畢后立即密封圓底燒瓶,置于60 ℃油浴中共聚反應24 h,取出冷卻至室溫。將共聚得到的聚合物轉入100 mL碘量瓶中,用洗脫液(醋酸-甲醇,2∶8, v/v)反復洗脫,直到上清液用紫外分光光度計測量時無2,4-DNAN檢出,再用超純水沖洗至上清液呈中性,接著用無水乙醇沖洗3～5次后置于60 ℃干燥箱中烘干即得印跡聚合物。

本體聚合法:首先取91.7 mg 2,4-DNAN和171 mg MAA溶解于12 mL乙腈中,超聲15 min后于4 ℃的冰箱中暗置8 h,再加入1.43 mL EDMA (或DVB)和30 mg AIBN,超聲15 min至分散均勻后連續通入氮氣5 min,隨后封閉容器,于60 ℃油浴中反應24 h。反應所得的聚合物整體材料通過粉碎、研磨,并用水進行濕篩,留下粒徑為25～30 μm的顆粒物。用洗脫液(醋酸-甲醇,2∶8, v/v)洗脫至上清液用紫外分光光度計測量時無模板分子檢出。再用無水乙醇將顆粒物洗滌至中性,離心分離去除上清液,于60 ℃干燥箱中烘干即得印跡聚合物。

共聚過程中不加入模板分子,分別采用沉降聚合法和本體聚合法合成了以DVB和EDMA為交聯劑的非印跡聚合物(non-molecularly imprinted polymers, NIPs)。

1.2.2SPE柱的制備

取100 mg MIPs于燒杯中,加入5 mL無水乙醇,超聲至分散均勻,轉入已經加入篩板的固相萃取空柱中,讓聚合物在重力作用下自然沉降,待沉降完全后加入第二塊篩板,即得MISPE。NISPE的制作過程同上。

1.2.3萃取性能考察

裝好的SPE柱在每次使用前均用5 mL甲醇進行活化,然后用3×1 mL裝載液平衡柱子?？疾霺PE柱在水相和有機相中的萃取效率時,分別取各物質的水溶液(50 mg/L)或甲苯溶液(5 mg/L)過柱,控制流速,每加載4 mL,收集一次流出液。測定流出液吸光度,并對照原始溶液的吸光度值,計算其吸附效率。最后用2∶8(v/v)的醋酸-甲醇洗脫吸附的物質,使SPE柱再生。

SPE柱的吸附效率(E)通過紫外分光光度計測定濾液的吸光度變化來計算:E=(1-A1/A0)×100%,式中,A1為濾液的吸光度,A0為溶液原始吸光度。

1.3 HPLC檢測條件

色譜柱:Agilent Extend-C18柱;流速:1.0 mL/min;柱溫:20 ℃;進樣量:10 μL;檢測波長:360 nm;液相色譜梯度洗脫條件:流動相A為水,流動相B為乙腈。線性梯度洗脫:0～20 min,60%B～70%B; 20～23 min,70%B～100%B; 23～27 min,100%B; 27～28 min,100%B～60%B; 28～33 min,60%B。

1.4 樣品采集及處理

采集大氣樣所用的濾膜用1 mg/L的2,4-DNPH乙腈溶液浸泡30 min后,于60 ℃烘箱中烘干30 min后密封,置于冰箱備用。組裝KC-6120型大氣綜合采樣器和PM2.5切割器進行大氣采樣。采樣瞬時流量為100 L/min,連續采樣2 h,本次實驗分別在廣州大學生活區和廣州大學校門口的高速公路旁各選取3個不同位點,并分別于霧霾天氣和非霧霾天氣進行采樣,一共采集12個樣品,采樣完成后將濾膜密封好帶回實驗室,密封于4 ℃冰箱中保存。

將負載PM2.5的濾膜置于結晶皿上,加入10 mL乙腈溶液超聲15 min至顆粒物完全洗脫后,再加入15 μL衍生溶液(1 mg/L的2,4-DNPH溶液),以確保醛酮化合物完全衍生化,然后用2～3 mL乙腈溶液將濾膜沖洗干凈后棄去。收集所有溶液,隨后用0.22 μm的有機濾頭過濾以除去雜質,再通過旋轉蒸發儀將樣品蒸干后用100 μL色譜純乙腈重新溶解。然后加至MISPE柱,用3×1 mL甲苯溶液將Cs-DNPH從MISPE柱上淋洗出來。收集全部流出液于雞心瓶中,經旋蒸氮吹后再重新用20 μL色譜純乙腈溶解,用于HPLC分析。MISPE柱用2×1 mL洗脫液處理,將2,4-DNPH及空氣樣品中可能存在的其他雜質洗脫出來,使MISPE柱得到再生。

2 結果與討論

2.1 分子印跡聚合物的制備

本實驗采用兩種方法合成2,4-DNAN的分子印跡聚合物:沉淀聚合法和本體聚合法。在聚合物合成過程中,聚合溶劑和交聯劑的選擇對聚合產物的理化性能影響較大。

溶劑的作用主要有兩點:一是溶解模板分子、功能單體、交聯劑和引發劑;二是作為致孔劑,令聚合物產生孔穴結構,有利于模板分子的洗脫與再結合。DVB和EDMA是制備分子印跡聚合物中常用的兩種交聯劑,在引發劑或者光照的作用下,可以產生自由基聚合,生成具有三維結構的高分子聚合物。從它們的分子結構可以看出,DVB含有苯環,制得的聚合物疏水性較強;用EDMA制備的聚合物則具有一定的親水性。本實驗擬通過考察具有不同極性及親疏水性能的聚合物的吸附性能,來遴選出對2,4-DNPH具有最佳選擇性和吸附能力的固相萃取材料。

因球形印跡聚合物粒徑比較均勻,傳質速度較快,故首先用沉淀法合成聚合物微球?？紤]到模板分子的結構與性質,本實驗考察了乙腈及氯仿作為聚合溶劑(30 mL)的效果。實驗發現,當聚合溶液中含有氯仿時,得到的聚合物微球粒徑始終很小,而且幾乎不成球狀,黏度較大。而采用純乙腈做溶劑時,雖然可以獲得球形聚合物微球,但使用EDMA作為交聯劑時,所得聚合物粒徑僅為1 μm左右;以DVB作交聯劑時,粒徑在2～5 μm之間。而且隨著溶劑體積的增加,粒徑逐漸減小。這樣的微球作為固相萃取柱填料時,柱壓很大,萃取速度很慢,不適合現場快速分析。因此,本實驗減小致孔劑體積,改用本體聚合法,以乙腈為溶劑,分別選用EDMA和DVB為交聯劑來合成MIPs。經過研磨篩分后得到粒徑為25～30 μm的聚合物,制備出DVB-MISPE柱和EDMA-MISPE柱,并分別考察其萃取性能。另外不添加模板分子,用同樣的方法制備出非印跡柱,即DVB-NISPE柱和EDMA-NISPE柱。

2.2 SPE柱對2,4-DNAN以及2,4-DNPH的萃取效率

分別取溶解在不同溶劑中的2,4-DNAN以及2,4-DNPH溶液,加載至SPE柱上,收集流出液,測定DVB-MISPE柱和EDMA-MISPE柱的萃取效率。由圖1可以看出,無論裝載水相溶液還是有機相(甲苯)溶液,EDMA-MISPE的萃取效率都明顯高于DVB-MISPE的萃取效率。在水相中(見圖1a), EDMA-MISPE對2,4-DNPH與2,4-DNAN都有很高的萃取效率,當樣品裝載量達到1 mg時,EDMA-MISPE對二者的萃取效率仍保持在96%以上。而DVB-MISPE對2,4-DNPH的萃取效率明顯小于2,4-DNAN,而且隨著樣品裝載量的增加,萃取效率下降較快。當2,4-DNPH裝載量達到1 mg時,DVB-MISPE的萃取效率已經降低至20%左右。在有機相(甲苯)中(見圖1b), DVB-MISPE對2,4-DNPH與2,4-DNAN的萃取能力更是遠遠低于EDMA-MISPE。當樣品裝載量為0.06 mg時,DVB-MISPE已經失去萃取功能;同樣條件下EDMA-MISPE對2,4-DNPH的萃取效率仍在85%左右,而對于模板分子2,4-DNAN則有接近100%的萃取效率。在MIPs中,交聯劑充當著聚合物分子鏈之間的“橋梁”,通過交聯作用,分子互相連接形成具有一定機械穩定性的聚合物[11]。交聯劑影響著聚合物的交聯程度和剛性,而且交聯劑的極性也決定了兩種MIPs的吸附效果。從EDMA和DVB的分子結構(見圖2)可以看出,DVB含有苯環,所以剛性較強;而EDMA具有鏈式結構,其柔軟性更好,能夠形成較為靈活的結合位點,提高分子識別效率,從而導致EDMA柱的萃取效率高于DVB柱。另一方面,與DVB-MISPE相比,EDMA-MISPE柱具有適中的親水性和疏水性,無論在水相流動相,還是在有機流動相中,分析物都可以與EDMA-MISPE柱床填料充分接觸并發生作用。綜合上面兩方面的原因,在兩種介質中EDMA-MISPE都比DVB-MISPE萃取效率高。鑒于Cs-DNPH腙類物質的疏水性較強,在有機相中溶解度較大,所以在Cs物質測定中均以有機相作為溶劑。因為EDMA-MISPE在有機相中具有良好的吸附容量,在后續試驗中我們選擇EDMA-MISPE柱進行樣品前處理。

圖 1 不同SPE柱在(a)水相以及(b)甲苯中對2,4-DNAN和2,4-DNPH的萃取效率Fig. 1 Extraction efficiencies of 2,4-DNAN and 2,4-DNPH on different SPE columns in (a) aqueous phase and (b) toluene 1. 2,4-DNAN on EDMA-MISPE; 2. 2,4-DNPH on EDMA-MISPE; 3. 2,4-DNAN on DVB-MISPE; 4. 2,4-DNPH on DVB-MISPE; 5. 2,4-DNAN on EDMA-NISPE; 6. 2,4-DNPH on EDMA-NISPE; 7. 2,4-DNPH on DVB-NISPE; 8. 2,4-DNAN on DVB-NISPE.

圖 2 EDMA和DVB的分子結構式Fig. 2 Molecular structures of EDMA and DVB

此外,在相同條件下我們比較了印跡柱和非印跡柱的萃取效率。結果表明,印跡柱對2,4-DNAN以及2,4-DNPH的萃取效率遠遠大于非印跡柱。這是因為MIPs表面攜帶有大量為目標物質“量身定制”的吸附位點,其表面孔穴的數量以及其與目標物質的互補度都決定著萃取效率的高低[11,12]。MIPs在合成過程中添加了2,4-DNAN作為替代模板分子,2,4-DNAN與大量的功能單體MAA以非共價鍵的形式結合,在引發劑AIBN誘導下,交聯劑和功能單體圍繞2,4-DNAN發生共聚反應。由于模板分子本身具備一定的表面剛性,因此,聚合完畢并洗脫掉模板分子以后就在聚合物的表面形成了大量與模板分子相匹配的結合位點。而NIPs由于共聚過程中缺少模板分子的支撐作用而無法形成與2,4-DNAN相匹配的特異性識別位點,因此NIPs柱萃取效率較低。

2.3 選擇性考察

取2,4-DNAN、2,4-DNPH、氨魯米特、鄰氨基苯甲酸甲酯、對羥基苯甲酸乙酯、對氨基苯甲酸甲酯及對氨基苯甲酸乙酯的水溶液(50 mg/L),分別加載至EDMA-MISPE柱,控制流速,每加載4 mL,收集一次流出液,測定其吸光度,并對照原始溶液的吸光度值,計算其萃取效率。比較EDMA-MISPE對2,4-DNPH及其6種結構類似物(結構式見圖3)的萃取效率。結果表明,EDMA-MISPE柱對2,4-DNPH和2,4-DNAN的萃取效率遠遠高于其他分析物。當樣品加載量為0.4 mg時,EDMA-MISPE柱對2,4-DNPH和2,4-DNAN的萃取效率仍接近100%,對氨魯米特的萃取效率為13%,對其他分析物的萃取效率均小于5%(見圖4)。需要說明的是:當樣品加載量達到0.4 mg時,已經超過了SPE柱對于對氨基苯甲酸乙酯的萃取極限,溶劑流過時,反而將SPE柱上原來吸附的對氨基苯甲酸乙酯也沖洗下來,因此濾液中對氨基苯甲酸乙酯的吸光度增加,萃取效率計算為負值。EDMA-MISPE柱對2,4-DNPH和2,4-DNAN的萃取效率遠高于其他幾種物質,說明萃取效果與化合物的分子結構相關。所制備的MISPE柱對2,4-DNPH具有很好的選擇性吸附性能,證明2,4-DNAN適合做2,4-DNPH的替代模板。

圖 3 幾種類似物的分子結構式Fig. 3 Molecular structures of several analogues

圖 4 EDMA-MISPE柱對幾種結構類似物的萃取效率Fig. 4 Extraction efficiencies of several structureanalogues on the EDMA-MISPE column

圖 5 印跡柱、非印跡柱及C18柱的選擇性對比Fig. 5 Comparison of selection of MISPE, NISPE,and C18-SPE

為了考察傳統的C18-SPE柱以及非印跡柱(EDMA-NISPE柱)是否具有選擇性,是否能夠用于2,4-DNPH和Cs-DNPH的分離,分別將4 mL的2,4-DNAN, 2,4-DNPH以及Cs-DNPH腙類物質的甲苯溶液(5 mg/L)加載到印跡和非印跡柱以及傳統的C18-SPE柱上,收集流出液,并測量其吸光度。結果(見圖5)表明,非印跡柱和C18-SPE柱對2,4-DNPH、2,4-DNAN以及Cs-DNPH腙類物質的萃取效率都較低,而且不具備選擇性,所以不能用于分離2,4-DNPH和Cs-DNPH腙類物質。而EDMA-MISPE柱對2,4-DNAN和2,4-DNPH都有很高的萃取效率,對Cs-DNPH腙類物質萃取效率較低。分析原因,MIPs對目標物質的識別作用取決于結合位點的形狀以及與目標分子的結構互補性。2,4-DNPH與模板分子2,4-DNAN的結構高度相似,因此能夠與結合位點進行特異性結合而留在MISPE柱上;而Cs-DNPH腙類物質和模板分子結構差別較大,而且分子中沒有NH2基團,因此會隨著溶劑流出。

為了進一步考察EDMA-MISPE柱的選擇性,我們接著將14種Cs-DNPH腙類物質(0.1 mmol/L)和2,4-DNPH(50 mmol/L)的混合溶液100 μL加載到EDMA-MISPE柱上,用4 mL甲苯溶液淋洗,收集全部流出液,氮氣吹干后再重新用100 μL色譜純乙腈溶解,用于HPLC分析。經EDMA-SPE柱處理前后的HPLC色譜圖如圖6所示。經過EDMA-SPE柱萃取后,HPLC圖譜中的2,4-DNPH峰面積明顯縮小,而Cs-DNPH腙類物質的峰面積變化不大,峰形更好。這進一步證實了MISPE柱具有很好的選擇性,能夠將2,4-DNPH從混合樣品中除去,起到凈化Cs-DNPH腙類樣品的作用。

2.4 MISPE固相萃取條件的優化

為了最大可能地分離2,4-DNPH與Cs-DNPH腙類物質,除去空氣樣品中的過量衍生劑2,4-DNPH,我們對固相萃取條件進行了優化。

將100 μL標準溶液(0.1 mmol/L Cs-DNPH腙類物質和50 mmol/L的2,4-DNPH混合溶液)加載至MISPE柱。首先分別用4 mL的甲苯、氯仿、二氯甲烷、甲醇、乙腈淋洗SPE柱,收集全部的淋洗液進行色譜分析,結果見表1。比較5種不同的淋洗液的淋洗效果,發現采用甲苯進行淋洗時,淋洗出來的2,4-DNPH非常少,而Cs-DNPH腙類物質則有97.0%±5.3%被淋洗出來,2,4-DNPH和Cs-DNPH腙類物質能夠得到有效分離。然而隨著淋洗液的極性增強(比如二氯甲烷、氯仿、甲醇和乙腈), 2,4-DNPH和Cs-DNPH腙類物質的分離效果逐漸下降。使用這些溶劑淋洗時,部分2,4-DNPH分子會隨Cs-DNPH腙類物質一起被淋洗流出。

圖 6 混合標準溶液用EDMA-MISPE柱處理前、后的HPLC色譜圖Fig. 6 HPLC chromatograms of mixed standard solution before and after extraction by the EDMA-MISPE column 0. 2,4-DNPH; 1. formaldehyde-DNPH; 2. acetaldehyde-DNPH; 3. acetone-DNPH; 4. methyl ethyl ketone-DNPH; 5. crotonaldehyde-DNPH; 6. propionaldehyde-DNPH; 7. butyraldehyde-DNPH; 8. benzaldehyde-DNPH; 9. isovaleraldehyde-DNPH; 10. valeraldehyde-DNPH; 11.o-methylbenzaldehyde-DNPH; 12.p-methylbenzene formaldehyde-DNPH; 13. hexanal-DNPH; 14.2,5-dimethylbenzaldehyde-DNPH.

表 1 淋洗與洗脫過程中MISPE柱上2,4-DNPH與Cs-DNPH腙類物質的回收率

根據MIPs的分子識別原則,結合位點和目標物質間的結合主要依靠氫鍵和靜電作用力,在惰性或者低極性溶劑中,MIPs與目標物質的特異性結合能力較強。采用甲苯作為淋洗液時,2,4-DNPH與MIPs間的特異性作用得以保持,2,4-DNPH被牢固地吸附在SPE柱上,其他的Cs-DNPH腙類物質則被甲苯溶液淋洗下來。隨著淋洗液的極性增強,2,4-DNPH與MIPs間的氫鍵作用被破壞,部分2,4-DNPH分子會隨Cs-DNPH腙類物質一起被淋洗流出。尤其是用乙腈進行淋洗時,乙腈溶液幾乎將全部的2,4-DNPH和Cs-DNPH腙類物質從SPE柱上洗脫出來。

淋洗及洗脫條件對MISPE的吸附容量和選擇性有很大影響,因此在后續實驗中,我們采用甲苯作為淋洗劑,利用MIPs對2,4-DNPH的高度特異性識別能力將空氣樣品溶液中的2,4-DNPH選擇性地吸附在SPE柱上,從而可以起到凈化Cs-DNPH腙類樣品的作用,而且避免了大量2,4-DNPH在后續濃縮過程中析出并夾帶出醛酮分析物。因為乙腈對2,4-DNPH和Cs-DNPH腙類物質都有很強的洗脫能力,因此可在淋洗步驟之后,用作洗脫劑將殘留的2,4-DNPH洗脫下來。在實際樣品分析中,考慮到空氣樣品的復雜性,我們選用了洗脫能力更強的醋酸-甲醇(2∶8, v/v)溶液進行洗脫,以保證更徹底地除去SPE柱上吸附的各種物質,縮短SPE柱的再生時間。

圖 7 樣品經EDMA-MISPE柱萃取濃縮(a)前、(b)后的HPLC色譜圖Fig. 7 HPLC chromatograms of sample (a) before and(b) after extraction by the EDMA-MISPE column0. 2,4-DNPH; 1. formaldehyde-DNPH; 2. acetaldehyde-DNPH; 3. acetone-DNPH; 4. methyl ethyl ketone-DNPH; 5. crotonaldehyde-DNPH; 6. propionaldehyde-DNPH; 7. butyraldehyde-DNPH; 8. benzaldehyde-DNPH; 9. isovaleraldehyde-DNPH; 10. valeraldehyde-DNPH; 11.o-methylbenzaldehyde-DNPH; 12.p-methylbenzene Formaldehyde-DNPH; 13. hexanal-DNPH; 14.2,5-dimethylbenzaldehyde-DNPH.

圖 8 實際空氣PM2.5樣品中各類Cs物質的質量濃度Fig. 8 Mass concentrations of carbonyls in theair PM2.5 samples 1. formaldehyde-DNPH; 2. acetaldehyde-DNPH; 3. acetone-DNPH; 4. methylethyl ketone-DNPH; 5. crotonaldehyde-DNPH; 6. propionaldehyde-DNPH; 7. butyraldehyde-DNPH; 8. benzaldehyde-DNPH; 9. isovaleraldehyde-DNPH; 10. valeraldehyde-DNPH; 11.o-methylbenzaldehyde-DNPH; 12.p-methylbenzaldehyde-DNPH; 13. hexanal-DNPH; 14.2,5-dimethylbenzaldehyde-DNPH.

2.5 實際樣品測定

本次實驗分別在廣州大學生活區和廣州大學校門口的高速公路旁各選取3個不同位點,于霧霾天氣和非霧霾天氣,以2,4-DNPH為衍生劑按照1.4節進行采樣和處理,一共得到12個樣品。采集之后的樣品通過EDMA-MISPE柱去除未反應的2,4-DNPH,并濃縮至20 μL,接著采用HPLC進樣分析。結果如圖7所示,樣品經過EDMA-MISPE處理之后,大量背景干擾被除去。與未經過SPE柱處理的樣品相比,盡管樣品體積縮小為原來的1/5,但2,4-DNPH的峰高卻比處理前降低很多;且濃縮后Cs-DNPH腙類物質的峰明顯可見,分析靈敏度大大升高。無論是霧霾天氣還是非霧霾天氣,在校門口公路邊和宿舍區均能檢測到14種目標物。

比較宿舍區和校門口公路旁各種Cs含量(見圖8),結果發現,由于大學城道路寬闊,行車較少,并且學校外圍綠化帶較多,因此,無論是霧霾天氣還是非霾天氣條件下,校門口公路處的醛酮物質總濃度均低于宿舍區處。非霾天氣時,宿舍區的丙酮、苯甲醛、鄰甲基苯甲醛及2,5-二甲基苯甲醛明顯高于公路旁,推測為宿舍區學生活動較多,且靠近食堂和商業區,大量油煙廢氣排放到空氣中,并逐漸累積所致。實驗結果還表明,宿舍區下午Cs物質濃度略微高于上午,公路邊則是上午略微高于下午。觀察發現,宿舍區上午學生較少,人為活動少;中午以后食堂及各種商業活動開始排放油煙廢氣,因此宿舍區下午的Cs物質濃度較上午略有升高。而校門口的公路旁,來往車輛排放的尾氣是空氣中Cs物質的主要來源。因為大部分高校的課程主要安排在上午,導致上午出現短暫的上班高峰期,空氣中的Cs物質濃度較高,而下午則錯峰出行,所以上午時分空氣中的Cs物質濃度會高于下午。

在霧霾天氣條件下,總體上看,兩個地點多數組分含量相差不大,但宿舍區的乙醛和丙醛濃度明顯高于比公路邊;而公路旁的苯甲醛、對甲基苯甲醛以及2,5-二甲基苯甲醛濃度則略高于宿舍區。由于宿舍區靠近食堂,乙醛和丙醛受食堂的燃料燃燒影響較大,而苯甲醛類則主要來自于汽車尾氣的排放,而霧霾期間風力較小,不利于污染物擴散,從而導致各類污染物在其排放源附近大氣中不同程度地累積。

甲醛與乙醛的濃度比值被廣泛用來判斷自然排放的VOCs對大氣醛酮物質的貢獻,比值越大證明Cs更多的來自于自然排放,一般在森林地區,其值可達10左右[13]。由圖8數據可以計算得知,在大學城,無論是宿舍區還是馬路邊,其值均未超過3,證明空氣中的醛酮物質主要來自人為排放VOCs在大氣中的光氧化。

比較霧霾天氣和非霧霾天氣下,宿舍區與公路旁PM2.5樣品中各種Cs物質的總量,從表2可以看出,PM2.5中Cs化合物的總質量濃度隨著空氣污染程度的加重而增加;但是在不同的天氣狀況下,大氣PM2.5中各種羰基化合物的含量分布不同。灰霾天甲醛、乙醛、丙酮總的質量濃度與非灰霾天接近,占比卻從非灰霾天的49.77%下降至27.19%,這是由于丙醛、戊醛、異戊醛和苯甲醛等羰基化合物在灰霾天濃度明顯地快速增長。在灰霾天,丙醛、苯甲醛、異戊醛和戊醛是占比較大的羰基化合物,這與呂輝雄等[14]的觀察相似。在本研究中發現非灰霾天時戊醛比異戊醛稍多,質量濃度分別為1.18 μg/m3及0.92 μg/m3,分別占比6.30%和4.92%;在灰霾天則發生逆轉,異戊醛占比遠超過戊醛?；姻蔡飚愇烊┵|量濃度明顯升高,測得含量為7.47 μg/m3,占比達到21.20%,而戊醛質量濃度僅升到2.84μg/m3,占比為8.05%。這可能與戊醛和異戊醛在不同氣相條件下的氣固比有關。氣固比越小,羰基化合物越趨向于分配到顆粒相中[15-17]。本實驗測得戊醛在灰霾天和非灰霾天的氣固比分別為0.43和0.07。比較兩種天氣時戊醛的氣固比,灰霾天是非灰霾天的6倍。這說明,在非灰霾天氣時,戊醛更趨于以固態形式存在;在灰霾天氣時,戊醛更趨于以氣態形式存在。而異戊醛在灰霾天和非灰霾天的氣固比都接近零,分別為0.00及0.01,也就是說異戊醛絕大部分以顆粒態形式存在?；姻蔡鞖怙L速較小,空氣不易擴散;而且廣州濕度較大,在二次有機氣溶膠的環境下,隨著吸濕顆粒的增長,異戊醛的質量濃度隨著PM2.5的積聚也快速增長。所以,與戊醛相比,在灰霾天采集到的PM2.5顆粒中,異戊醛的濃度增長較快,在Cs總量中占比增大。

另外實驗發現,丙醛和異戊醛的濃度具有較好的相關性,說明異戊醛和丙醛具有共同的來源。丙醛普遍被認為僅來源于人類活動,所以異戊醛的激增,有可能也是人為排放的污染源造成的。因為異戊醛在霧霾天氣時,含量急劇增高,所以可用作衡量霧霾空氣質量的標志物。

由表2可以看出,本實驗對于14種常見醛酮物質的檢出限是0.017～ 0.17 ng/m3。根據加州空氣資源委員會(California Air Resources Board, CARB)發布的慢性病參考暴露極限(Chronic Reference Exposure Limit, REL)標準,Cs不應超過3 μg/m3;另外,世界衛生組織(World Health Organization, WHO)規定,平均30 min內,室內甲醛含量不超過100 μg/m3[18,19]。由于本方法的檢出限遠低于這些指導值,因此該方法足夠靈敏。

表 2 PM2.5中羰基化合物的濃度及百分比

3 結論與展望

本實驗以2,4-DNAN為替代模板、MAA為功能單體合成了對2,4-DNPH具有特異性識別能力的MISPE柱。分別探究了兩種不同交聯劑(EDMA和DVB)以及不同萃取相對MIPs萃取效果的影響。經過吸附試驗證實,以EDMA為交聯劑,能夠顯著提高MIPs的印跡效率,EDMA-MISPE的選擇性以及萃取容量均優于DVB-MISPE。本研究解決了傳統SPE材料選擇性低,不能去除2,4-DNPH背景干擾的瓶頸問題。更重要的是,除去了2,4-DNPH的樣品可以充分濃縮,從而大大提高了測量靈敏度。本實驗合成的MIPs有望應用于各種空氣樣品中醛酮檢測的樣品前處理過程,滿足環境樣品中痕量Cs的檢測要求。